北京市农用地N2O排放估算——基于区域氮循环IAP-N模型

毛国华， 马文林， 康静文

(1.太原理工大学环境科学与工程学院，山西太原 030024； 2.北京建筑大学北京应对气候变化研究和人才培养基地，北京 100044)

氧化亚氮(N2O)是继二氧化碳(CO2)和甲烷(CH4)之后的一种重要温室气体，它可以吸收来自地球表面的热辐射，与其他温室气体共同造成温室效应等一系列全球气候变化问题。大气中的N2O浓度从工业革命前的约275 ppbv(1 ppbv表示体积为总体积的10亿分之一)增加到了317 ppbv[1]，其中90%的N2O产生于农业活动[2]。农业N2O的排放主要产生于氮肥的使用、牲畜粪便和作物的秸秆及根茬，探究农业生产过程的N2O排放机制及影响因素，减少农业生产过程中不必要的氮投入，从而减少N2O排放是现代低碳农业生产亟待解决的问题。

国内外学者对农业N2O排放量的估算进行了许多探索，其中应用比较广泛的是利用政府间气候变化专门委员会(IPCC)编写的国家温室气体清单指南中的排放因子法[3]研究全国、省(市)级等大范围的总排放量，有少量研究采用模型法[4-10]。王少彬等采用排放因子法对我国N2O排放源进行了分析和计算，结果发现，1990年我国耕地肥料释放量为2.32×104t，肥料淋溶排放量为2.50×104t[11]。王智平采用排放因子法对我国农田N2O排放总量进行估算，并建议利用分区及模型等方法估算我国N2O排放量，以提高N2O排放量估算的准确性[12]。李虎等通过采用生物地球化学(DeNitrification-DeComposition，简称DNDC)模型对黄淮海区河北省范围内的农田CO2及N2O排放量进行模型估算得出，2003年冬小麦—夏玉米轮作地的CO2和N2O排放量占全省的40%左右[13]。韩云芳等利用区域氮循环(improving anthropogenic practices of managing reactive nitrogen，简称IAP-N)模型估算安徽省2011年农用地的N2O排放量，并对省内各个市N2O的排放情况进行分析比较，为N2O排放清单计算起示范作用[14]。谢军飞等通过利用DNDC模型对北京市大豆农田的N2O排放进行模拟分析得出，在其他条件不变的情况下，大豆田N2O的排放对土壤初始有机碳含量变化及降雨中氮素含量变化较敏感[15]。张强等利用修正的温室气体清单法对我国不同省份农田N2O单位面积排放量进行估算，指出北京是单位面积N2O直接排放量最高的地区，为 4.73 kg/hm2[16]。目前未查阅到系统报道北京市各类农用地N2O排放的相关文献，因此可以看出，研究北京市各类农用地的N2O排放及影响因素是十分必要的。

本研究基于北京市农业统计数据，利用IAP-N模型和我国发改委应对气候变化司编著的《2005中国温室气体清单研究》(以下简称清单研究)[17]，对北京市2003—2014年农用地N2O的排放量进行模拟核算，利用SPSS软件分析探究影响农用地N2O排放的主要因素，以期为减少北京市农用地N2O排放量提供数据和理论支撑，为低碳农业发展提供有效指导。

1　研究方法与数据来源

1.1　研究方法

本研究采用IAP-N模型评估北京市农用地2003—2014年的N2O排放情况。IAP-N模型包含4个部分，即土壤环境、植物生长、硝化/反硝化、其他氮转化过程[18]。IAP-N模型在遵循IPCC基本方法的基础上，将农用地分为果园茶园、蔬菜地、四季非蔬菜旱作地、水旱轮作旱作地、水稻田等5类，分别计算各类农用地的化肥氮投入量、粪肥氮量、秸秆及根茬氮量，从而求出各类农用地的氮直接排放量、氮沉降间接排放量、淋溶径流间接排放量等，该模型很好地模拟了农业生态系统中各个环节的氮循环，能够定量计算出各类农用地的N2O排放量，是具有我国自主知识产权的氮循环模型[14]。

该模型在计算大气氮沉降间接排放量时，将各类农用地由于氮/氨挥发导致的大气氮沉降间接排放量部分计入农用地外，由于造成大气氮沉降间接排放量的氮/氨仍来自于各类农用地，因此本研究将这部分算作各类农用地自身氮沉降间接排放。不同农用地N2O排放量的计算公式为

PF=∑EFi,k×Ai,k×44/28。

(1)

式中：PF表示N2O的年排放量，kg；i表示农用地种类；k表示排放途径(直接排放、大气氮沉降间接排放、淋溶径流间接排放)；EFi,k表示第i种农用地、第k种排放途径的N2O排放因子，kg/kg，即1 kg氮投入释放N2O中的氮量；Ai,k表示第i种农用地、第k种排放途径的年均活动水平，kg；44/28表示N2O与N2的分子量比值。

1.2　数据来源

采用IAP-N模型计算N2O排放量须要输入的数据及来源：农作物播种面积、农作物产量、氮肥施用量、牲畜年末总存栏量、乡村常住人口数等统计数据来源于2003—2014年《北京统计年鉴》[19]、《中国统计年鉴》[20]、《中国农村统计年鉴》[21]；农作物参数(表1)和N2O排放因子(表2)等数据来源于清单研究[17]。北京市蔬菜地、果园茶园的氮肥施用量分别为441、583 kg/hm2；非奶牛、奶牛、猪、家禽、羊及大牲畜年排泄氮量分别为38.12、95.92、12.96、0.60、5.70、15.50 kg/头，乡村人的年排泄氮量为5.40 kg/人；非奶牛、羊的放牧/放养比例分别为9%、22%；秸秆还田率为68.1%[17]。

表1　主要农作物参数[17]

表2　各类农用地N2O排放因子[17]　kg/kg

2　N2O排放量核算

2.1　核算边界划分

根据与农用地N2O排放相关的活动确定核算边界，主要包括：(1)施入农田的化学氮肥和有机氮肥、作物秸秆还田及根茬残留氮、动物放牧排泄氮等造成的农田N2O直接排放；(2)施肥农田的氨挥发、氮氧化物排放及农作物秸秆田间焚烧排放的含氮活性物质所致的大气氮沉降引起的N2O间接排放；(3)施肥农田淋溶/径流输入水体的氮导致的N2O间接排放。

北京市水稻种植面积小，2003年水稻田面积为 1 615.33 hm2，占全市当年农田总面积的0.54%。经过多年的种植结构调整，到2014年全市水稻田面积和占比分别减小为182.80 hm2和0.09%。初步估算，2003年水稻田N2O排放量在全市农田N2O总排放量中的占比最高，为 0.19%，2003—2014年水稻田N2O平均排放量的占比为 0.06%。由此表明，水稻田N2O的排放量对北京市农田N2O排放量的变化影响较小，因此只对果园茶园、蔬菜地、四季非蔬菜旱作地和水旱轮作旱作地等4类农用地的N2O排放变化情况进行分析讨论。

2.2　直接排放量

由表3可知，2003—2014年果园茶园和蔬菜地的N2O直接排放量整体上均呈下降趋势，且在2006年之前，下降速率较快，之后趋于平缓。与2003年相比，2014年果园茶园和蔬菜地的N2O直接排放量分别下降206.24 t(34.29%)、323.80 t(50.81%)，其中蔬菜地排放量的下降速度快于果园茶园。蔬菜地2003年的N2O直接排放量最大，为637.28 t，占总排放量的29.53%；2004年果园茶园的排放量达到 559.31 t，超过蔬菜地，成为排放量最高的农用地类型。

四季非蔬菜旱作地的N2O排放量在2006年之前快速增加，2008—2009年增速放缓，2009年排放量达到最高，为423.24 t，较2003年增加254.2 t(150.38%)。2009年后有小幅减少，截至2014年排放量仍比2003年高166.2 t(98.32%)。

水旱轮作旱作地的排放量在研究期内上下波动。2003、2004、2007、2013、2014年为低排放年，其中2014年的N2O直接排放量最低，为224.82 t，与2003年相比，下降62.86 t(21.85%)；2005、2006、2008—2012年为高排放年，其中2005年的排放量最大，为338.13 t，是2014年排放量的1.50倍。

表3　各类农用地的N2O直接排放量

2.3　氮沉降间接排放量

由表4可知，蔬菜地和果园茶园的氮沉降间接排放量整体上在2003—2006年期间下降迅速，2007—2014年下降缓慢，对照表3数据可以看出，其变化趋势与蔬菜地和果园茶园的N2O直接排放量变化趋势类似。与2003年相比，2014年蔬菜地、果园茶园的大气氮沉降间接排放分别下降了 52.77、35.61 t。

四季非蔬菜旱作地的氮沉降间接排放量在2003—2005年增长幅度较大，2005年排放量达到43.49 t，较2003年增加85.22%。2006—2009年排放量增加48.06%。2010年之后排放量基本维持稳定，整体上有小幅上升，在2014年达到峰值，为61.33 t，与2003年相比，氮沉降间接排放量增加161.20%。

水旱轮作旱作地的氮沉降间接排放量在2003—2014年年间虽存在上下波动，但总体上呈先下降后增加再缓慢下降的趋势，其中2007年的排放量最低，为25.64 t；2009年达到排放量峰值，为34.28 t；2014年排放量较2003年降低14.28%。

在4类农用地中，果园茶园、蔬菜地的氮沉降间接排放量总体呈现降低趋势，其中果园茶园的排放量除2003年低于蔬菜地外，其他年份均为最大值，排放量居第2位的是蔬菜地。

表4　各类农用地氮沉降间接排放量

2.4　淋溶间接排放量

从表5可以看出，果园茶园2003—2006年的淋溶径流间接排放量逐年下降，2006—2007年经历较小的上升之后开始缓慢下降，2014年排放量达到最低值，为31.62 t，与2003年相比，降低34.29%。蔬菜地2003—2008年的淋溶径流间接排放量下降迅速，2008年的排放量较2003年减少50.00 t；2009年之后排放量缓慢下降，其中2014年排放量最小，约为2003年排放量的1/2。四季非蔬菜旱作地2003—2004年的淋溶径流间接排放量约增加1倍，增长率最大；2005年之后呈现波动上升之后下降的趋势，其中2009年排放量最高，为28.44 t；2014年排放量与2003年相比增加140.65%。水旱轮作旱作地的淋溶径流间接排放量变化较小，每年排放量均在13 t左右，其中2005年排放量最高，为16.84 t，2014年排放量最低，为11.49 t。总体来看，4类农用地每年的淋溶径流间接排放量最高的为蔬菜地，其次为果园茶园。

2.5　总排放量

由图1可以看出，北京市2003—2014年农用地直接排放量及总排放量均呈先下降后增加再缓慢下降的趋势，大气氮沉降及淋溶径流间接排放量则呈现出缓慢波动下降的变化状态。

通过分析各类型的排放量得出，直接排放量及总排放量整体上均是2003—2007年下降，2007—2009年增加，2009年后又缓慢下降，这主要是因为在总排放量中，直接排放量占的比例较大，每年所占比例均在75%以上，因此所呈现出的变化趋势较相似。2003年，直接排放量、总排放量最大，分别为 1 698.89、2 158.20 t；2014年，排放量分别减小为1 269.27、1 606.64 t，分别减少25.29%、25.56%。

表5　各类农用地淋溶径流间接排放量

大气氮沉降及淋溶径流间接排放量呈现出缓慢波动下降的变化状态，与2003年相比，2014年排放量分别下降56.22、65.72 t。其中大气氮沉降在间接排放量中所占的比例较大，每年的占比均为60%左右，说明由于氮/氨挥发导致的大气氮沉降是间接排放的主要来源，对农田生态系统有较大影响，但淋溶径流导致的间接排放量仍是不可忽视的一部分。

3　结果与讨论

3.1　各农用地N2O排放量比例

由图2可以看出，果园茶园和蔬菜地的N2O排放量在总排放量中占比较高，其次为四季非蔬菜旱作地，水旱轮作旱作地所占比例最低。

通过分析各类农用地的排放比例得出，果园茶园和蔬菜地的每年排放量在总排放量中所占比例均为30%左右，是主要的农用地N2O排放源；四季非蔬菜旱作地排放量所占的比例整体呈上升趋势，到2014年其排放量已占总排放量的27%左右，成为又一主要排放源；水旱轮作旱作地的N2O排放量在总排放量中的占比均在20%以下且变化较小。

3.2　排放通量

排放通量是由排放量与种植面积共同决定的[12]。从表6可以看出，在直接排放通量中，果园茶园的N2O排放通量最高，达6.87 kg/hm2；水旱轮作旱作地次之，为5.98 kg/hm2，与蔬菜地(5.48 kg/hm2)接近；四季非蔬菜旱作地为4.36 kg/hm2；

水稻田的排放通量最小，仅为1.79 kg/hm2，但由于水稻田排放的主要温室气体为CH4，因此该数据不能表明水稻田的温室气体排放通量的大小。在不同农用地的N2O总排放通量中，果园茶园(8.61 kg/hm2)>蔬菜地(7.42 kg/hm2)>水旱轮作旱作地(6.91 kg/hm2)>四季非蔬菜旱地(5.29 kg/hm2)>水稻田(2.55 kg/hm2)。

张强等利用修正的IPCC 2006方法将北京市农田分为水田和旱田，估算出2007年北京市农田N2O直接排放量约为3.16×103t，直接排放通量为7.43 kg/hm2[16]；而本研究得出，直接排放量为1.54×103t，平均直接排放通量为 4.90 kg/hm2，产生区别的主要原因是张强等在利用IPCC 2006方法进行估算时，只将农田分为了水田与旱田，而旱田的排放因子远高于水田，北京市水田面积又远低于旱田，因此不可避免地造成计算结果误差。倪玉雪同样利用IPCC 2006方法估算得出，N2O排放通量为9.44 kg/hm2[22]，而本研究为6.16 kg/hm2，说明利用IPCC 2006方法计算得出的农田N2O排放量与IAP-N模型的计算结果相比偏大。

谢军飞等利用DNDC模型模拟北京市旱地N2O排放得出，作物生长期N2O排放量的模拟值为0.377 mg/(m2·h)，折合年排放通量为8.14 kg/hm2[15]；本研究旱地排放通量为7.06 kg/hm2(将水田去除后的平均排放量即为旱地排放量)，结果相近。田展等基于DNDC模型模拟我国水稻田的N2O排放得出，N2O排放量为2.49 kg/hm2[23]，与本研究结果接近，说明IAP-N模型能够很好地模拟我国农田N2O排放量。

表6　各农用地N2O年均排放通量　kg/hm2

3.3　排放量影响因子分析

利用SPSS软件分别分析氮肥总投入量、粪肥总氮量、秸秆及根茬总氮量、各类农用地的面积、各类畜禽的数量与N2O总排放量的关系得出，氮肥总投入量、果园茶园面积、蔬菜地面积、奶牛数量对N2O总排放量有显著影响，与N2O总排放量的Pearson相关系数分别达0.957、0.890、0.847、0.881，说明氮肥总投入量、果园与茶园面积、蔬菜地面积、奶牛数量与N2O总排放量有较强的相关性。

4　结论

从时间角度分析，2003—2014年间，北京市农用地的N2O直接排放量及总排放量整体上均是2003—2007年减少，2007—2009年增加，2009年后又缓慢下降，2003年直接排放量、总排放量最大，分别为1 698.89、2 158.20 t，到2014年排放量分别减小为1 269.27、1 606.64 t，分别减少25.29%、25.56%。大气氮沉降及淋溶径流间接排放量则呈现出缓慢波动下降的变化状态，与2003年相比，2014年排放量分别下降了56.22、65.72 t。

从排放组成来看，直接排放量最大的农用地为果园茶园，年均直接排放量为478.90 t，其次为蔬菜地、四季非蔬菜旱作地、水旱轮作旱作地，年均排放量分别为416.43、355.98、298.31 t；大气氮沉降间接排放量最大的是果园茶园，年均排放量为82.69 t，蔬菜地和四季非蔬菜旱作地排放量相近，分别为68.14、52.01 t，水旱轮作旱作地排放量最少，为31.59 t；淋溶径流年均间接排放量最高的是蔬菜地，为78.93 t，果园茶园次之，为38.31 t，四季非蔬菜旱作地和水旱轮作旱作地年均排放量分别为24.22、14.80 t。

从排放通量角度分析，N2O直接排放通量表现为果园茶园(6.87 kg/hm2)>水旱轮作旱作地(5.98 kg/hm2)>蔬菜地(5.48 kg/hm2)>四季非蔬菜旱作地(4.36 kg/hm2)>水稻田(1.79 kg/hm2)；N2O总排放通量表现为果园茶园(8.61 kg/hm2)>蔬菜地(7.42 kg/hm2)>水旱轮作旱作地(6.91 kg/hm2)>四季非蔬菜旱作地(5.29 kg/hm2)>水稻田(2.55 kg/hm2)，因此应优先考虑减少果园茶园及蔬菜地的单位面积氮投入量。

从对总排放量的影响因素角度来看，氮肥总投入量、果园茶园面积、蔬菜地面积、奶牛数量与N2O总排放量有显著的正相关性，其相关系数分别为0.957、0.890、0.847、0.881。

由于数据缺乏，应用IAP-N模型计算农用地氧化亚氮排放量时未在县域尺度上进行，而是在市域尺度上进行的，利用市统计数据会不可避免地造成一些数据未计入在内。另外本研究在核算秸秆及根茬N2O排放量时，未将全部作物列入计算，只计算了一些主要的种植农产品，可能导致部分排放量有所遗漏，这些都是造成排放结果不确定性的主要因素。

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